DANIEL COELHO FERREIRA
FERTIRRIGAÇAO DO CAFEEIRO COM ESGOTO DOMÉSTICO –
RISCOS DE SALINIZAÇÃO E CONTAMINAÇÃO DO SOLO
Dissertação apresentada à Universidade Federal de Viçosa, como parte das exigências do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Agrícola, para obtenção do título de Magister Scientiae.
VIÇOSA
DANIEL COELHO FERREIRA
FERTIRRIGAÇAO DO CAFEEIRO COM ESGOTO DOMÉSTICO –
RISCOS DE SALINIZAÇÃO E CONTAMINAÇÃO DO SOLO
Dissertação apresentada à Universidade Federal de Viçosa, como parte das exigências do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Agrícola, para obtenção do título de
Magister Scientiae.
Aprovada: 15/02/2008
_________________________________ Prof. Antonio Teixeira de Matos
(Co- Orientador)
_________________________________ Prof. Mauro Aparecido Martinez
_________________________________ Prof. Roberto Ferreira de Novais
_________________________________ Prof. Alisson Carraro Borges
_________________________________ Antônio Alves Soares
À minha amada mãe Kátia, sempre presente, Aos meus tios Leonardo e Bernardo, exemplos; Ao meu avô Daniel, grande aprendizado;
À minha avó Lea, segunda mãe e À minha irmã Carolina, que amo tanto Ao meu pai, Luiz Fernando e,
Ao Grimaldino, pelo que se tornou a todos nós,
Dedico.
AGRADECIMENTOS
A Deus, pela vida, pelo sustento, pela inteligência e por tudo o mais. Sem Ele nada poderia fazer. “Aquele que trabalha pra quem nEle confia, e dá aos seus enquanto dormem” “Pois quando somos infiéis, Ele permanece fiel, pois não pode negar-se a si mesmo”. A Ele toda honra, toda glória, todo louvor!!
Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq), pela concessão da bolsa de estudos.
Ao Professor Antonio Alves Soares, pela orientação e participação efetiva neste trabalho.
Aos Professores Antonio Teixeira de Matos, Rubens Alves de Oliveira, Paulo Roberto Cecon, Paulo Afonso Ferreira, Mauro Aparecido Martinez, Julio César Lima Neves e Roberto Ferreira de Novais, pelo aconselhamento e colaboração durante o trabalho.
Aos amigos José Antônio Rodrigues de Souza, Rafael Oliveira Batista e Luiz Gustavo do Amaral, pela amizade, convívio, ensinamentos e toda a ajuda durante o tempo de curso.
Aos amigos da ABU-PÓS, que mais que amigos, se mostraram uma família. Seria injusto citar alguns e deixar outros de lado, mas esse agradecimento é para a família ABU, amigos, irmãos, que vivem de fato o amor que Cristo ensinou! Deus os abençoe sempre assim!
A Luna Assis Gonçalves, pela ajuda, apoio e amor, sincera, ajudadora, sempre cuidando, quando podia, de mim, e de nós. Lembranças eternas.
Ao estagiário Caio César pela ajuda no início do experimento, pelo companheirismo e pelo interesse em aprendizado.
Aos companheiros de Viçosa, de república (Clayton, Agnaldo, Dedo, Toni, Ricardo, Adriano, Ubaldo, Dione, Vitor, Marcelo-QUI, Madurão, Vilela, Takeo, Marcelo-SEC), amigos sempre presentes (Lorena, Thaís – mesmo longe, nunca mudou!, Maritza) e outros que já se foram, mas pra sempre ficaram na memória (Renatão, Celi Junior, Pollianna, Miriam, Pablo, Josué Neto, Focão, Uemerson, Heber, Mario, Glauco e etc.), aos companheiros de futebol, igreja e outros (Michel, Caio, Lucao, Marcelinho, Carlos, Leandro Mestre, Josie, Juliana e ...). Foram muitas feiras na Santa Rita para tomar caldo de cana e comer pastel.
À Patrícia Vaz de Melo e às outras secretárias que sempre ajudaram bastante na procura pelo orientador e pela solução de problemas tantos.
À empresa Viça Café, pela doação de adubo foliar para aplicação na lavoura.
BIOGRAFIA
DANIEL COELHO FERREIRA, filho de Kátia Maria Maia Coelho e Luiz Fernando da Silva Ferreira, nasceu em Niterói, RJ, em 13 de fevereiro de 1982.
Em 1999, concluiu o segundo grau no Colégio Nossa Senhora da Assunção, Niterói (RJ), quando prestou provas para as Universidades de Viçosa e Lavras, ambas em Minas Gerais.
Em fevereiro de 2000 matriculou-se no Curso de Agronomia da Universidade Federal de Viçosa (UFV), em Viçosa, MG, graduando-se em Junho de 2005.
Em março de 2004, foi aprovado no Programa CAPES/FIPSE , e obteve uma bolsa de estudos na University of Florida, Flórida, Estados Unidos, onde cursou um semestre letivo (Fall 2004). Durante a graduação foi monitor de duas disciplinas: Hidráulica e Irrigação, por três semestres.
SUMÁRIO
Página LISTA DE QUADROS ix LISTA DE FIGURAS xi
RESUMO 2 ABSTRACT 4
1. INTRODUÇÃO 6 2. REVISÃO DE LITERATURA 9
2.1. Utilização de águas residuárias 9
2.2. Benefícios do uso de esgotos na agricultura 10 2.3. Custos de implantação e operação de sistemas de reúso 13 2.4. Riscos potenciais do uso de esgotos na agricultura 14 2.4.1. Contaminação por elementos traços e outros compostos 14
2.4.2. Riscos de salinidade 17
2.4.3. Problemas operacionais com aplicação de esgoto 20 3. MATERIAL E MÉTODOS 22 3.1. Unidade piloto de tratamento de esgoto e agricultura 22
3.2. Implantação do experimento 22
3.2.1. Infra-estrutura utilizada no experimento 22 3.2.2. Caracterização inicial do solo e do esgoto doméstico 23 3.3. Delineamento experimental e análise estatística 25 3.4. Tratamentos aplicados e condução do experimento 26
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO 31 4.1. Uniformidade do sistema de aplicação de esgoto doméstico 31
4.2. Caracterização do esgoto doméstico 33
4.3. Aporte de nutrientes ao solo 36
4.4. Riscos de contaminação do solo por elementos químicos e metais
pesados 39
4.5. Risco de salinização 40
LISTA DE QUADROS
Página 1 - Teores médios de elementos químicos no esgoto urbano 7
2 - Limites recomendados de constituintes de águas residuárias para
irrigação
13
3 - Critérios para avaliação do potencial de entupimento de gotejadores por fontes de água que abastecem sistemas de irrigação localizada
15
4 - Características químicas iniciais do solo da área experimental 19
5 - Doses dos nutrientes (kgha-1ano-1) fornecidas no esgoto doméstico, de acordo com as lâminas anteriormente estimadas
22
6 - Esquema utilizado na análise de variância dos dados das
características químicas de solo 25
7 - Valores de CUC e CUD dos sistemas de aplicação de esgoto e água limpa
27
8 - Concentração média mensal de nutrientes no esgoto doméstico 28
9 - Concentração de sólidos no esgoto doméstico (mg L-1) 30
10 - Teores de nutrientes (kg ha-1) aportados ao solo pela aplicação de esgoto doméstico considerando-se a lâmina total (638 mm)
31
11 - Teores de alguns nutrientes e recomendação de calagem pela
12 - Teor de P e K no solo na amostragem inicial e final e recomendação de doses destes para cada tratamento
33
13 - Aporte de sódio ao solo para cada tratamento 35
14 - Teores médios de sódio trocável (mg dm-3) e índice de saturação por Sódio (ISNa) no solo, nos diferentes tratamentos aplicados e em função do tempo e da profundidade do solo.
36
15 - Equações de regressão ajustadas para as variáveis ISNa e Na+ em função das lâminas de esgoto (TR) e do tempo de aplicação (TP) para as três profundidades e os seus coeficientes de determinação.
39
16 - Pontos de máximo derivados das equações de regressão em função do tratamento (lâmina aplicada em mm) e do tempo de aplicação (dia).
40
17 - Valores médios da RAS para cada tratamento nas três camadas de solo estudadas
LISTA DE FIGURAS
Página 1 - Infra-estrutura utilizada na aplicação de esgoto doméstico. À esquerda
o filtro de areia, ao centro a caixa de 2.500 L, local de armazenamento do esgoto, e à direita, a caixa de água
18
2 - Disposição dos blocos (B) e tratamentos (T) no campo 20
3 - Superfície de Resposta para a variável ISNa (0 - 20 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
43
4 - Superfície de Resposta para a variável ISNa (20 - 40 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
43
5 - Superfície de Resposta para a variável ISNa (40 - 60 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
44
6 - Superfície de Resposta para a variável Na+ (0 - 20 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
44
7 - Superfície de Resposta para a variável Na+ (20 - 40 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
45
8 - Superfície de Resposta para a variável Na+ (40 - 60 cm) em função da lâmina de aplicação de esgoto e do tempo de aplicação
RESUMO
FERREIRA, Daniel Coelho, M.S., Universidade Federal de Viçosa, Dezembro de 2007. Fertirrigação do cafeeiro com esgoto doméstico – Riscos de salinização e contaminação do solo. Orientador: Antônio Alves Soares. Co-orientadores: Antonio Teixeira de Matos e Rubens Alves de Oliveira.
ABSTRACT
FERREIRA, Daniel Coelho, M.S., Universidade Federal de Viçosa, December, 2007. Fertirrigation of coffee crop with domestic sewage – Risks of salinization and soil contamination. Advisor: Antônio Alves Soares. Co-advisors: Antonio Teixeira de Matos and Rubens Alves de Oliveira.
1. INTRODUÇÃO
A cafeicultura ocupa lugar de destaque na agricultura brasileira, primeiramente porque o Brasil é o maior produtor do grão no mundo, detendo grande parte do mercado mundial de café, sendo ainda o segundo maior mercado consumidor, perdendo apenas para os Estados Unidos. A produção da safra 2006/2007 foi de 42,5 milhões de sacas, sendo 77,6 % representados pelo café arábica. A estimativa da safra 2007/08 é entre 31,1 e 32,3 milhões de sacas (CONAB, 2007). A área plantada com café chega a 2.332.352 ha, sendo o Estado de Minas Gerais o maior produtor brasileiro (IBGE, 2005).
O uso da irrigação na cultura de café cresceu acentuadamente em diversas regiões brasileiras, especialmente em áreas de cerrado, antes não cultivadas com café.
A cafeicultura irrigada vem ganhando espaço no cenário nacional, pois agrega valor ao produto e evita que produtores tenham perdas de produtividade devido a períodos de estiagem, durante as épocas de maior demanda de água pela cultura. Ainda, há diminuição dos custos de mão-de-obra com adubação, que pode ser feita utilizando-se o sistema de irrigação.
parcelada no solo, conforme as necessidades da cultura ao longo de seu ciclo fenológico (Silva et al., 2005).
A aplicação de nutrientes específicos na água de irrigação é uma das opções de fertirrigação, mas, em alguns casos, é necessária a utilização de fertilizantes com maior solubilidade que convencionais, o que pode aumentar os custos de produção e, ainda, apresentar riscos de corrosão do sistema de aplicação (Recomendação para uso de corretivos e fertilizantes em Minas Gerais - 5ª aproximação, 1999). Por outro lado, a fertirrigação com águas residuárias possui inúmeras vantagens, como: sua grande disponibilidade, reúso da água conservando, assim, água de boa qualidade, promovendo reciclagem de nutrientes, redução no uso de fertilizantes químicos e contribuição para a preservação do meio ambiente (van der Hoek et al., 2002).
Dentre os diversos resíduos utilizados na agricultura, o esgoto doméstico possui destaque na literatura. A imensa quantidade de esgoto produzido se torna um problema ambiental, pois, sua disposição em corpos hídricos não pode ser feita sem tratamento, a área necessária para o tratamento destes resíduos é geralmente muito grande, e o custo dos processos de remoção de poluentes é bastante elevado. Vários pesquisadores têm demonstrado que a utilização de esgotos domésticos na agricultura é uma alternativa viável ao seu tratamento e disposição, sendo ainda, fonte de água e nutrientes, promovendo melhorias nas condições físicas e químicas do solo (Al-Nakshabandi et al., 1997; Leon & Cavalinni, 1999; Medeiros, 2005; Souza, 2005; Toze, 2006; Heidapour et al., 2007).
A aplicação de esgotos no solo é uma forma efetiva de controle da poluição e uma opção factível para aumentar a disponibilidade de água, estando os maiores benefícios dessa forma de reúso associados aos aspectos econômicos, ambientais e de saúde pública (Hespanhol, 2002).
indiscriminada pode ser prejudicial ao solo, às culturas, aos produtores, às águas subterrâneas e aos consumidores. Problemas de diversos aspectos podem ocorrer, como contaminação por microrganismos e helmintos (Al – Nakshabandi et al., 1997; Chernicharo, 1997), metais pesados (Huerta et al., 2002) e alterações físicas e químicas indesejáveis do solo (Feigin et al., 1991; Matos, 2003; Medeiros, 2005; Souza, 2005).
A presença de alguns sais como o Na+, em excesso nas águas residuárias usadas na agricultura é, contudo, o maior problema para a sua disposição no solo (WHO, 2004). Sabe-se que alguns nutrientes contidos nas águas residuárias podem causar salinização, desbalançeamento na concentração de cátions, inibir a absorção de outros nutrientes e, por conseguinte, causar deficiência nas plantas, além de modificar a estrutura do solo e suas outras características físicas (Feigin et al., 1991; Matos, 2003; Souza, 2005). De acordo com Matos (2004), a concentração de Na+ no esgoto doméstico é da ordem de 30 a 50 mg L-1 em águas brutas e, conforme Larcher (2006), o valor máximo de sódio absorvido pelas plantas em habitat halófito e recomendado para aplicação no solo, é de 150 kg ha-1 ano-1.
Uma alternativa para utilizar esgoto doméstico na agricultura seria limitar o seu uso à quantidade de Na+ que poderia ser aplicada sem proporcionar alterações significativas no solo e nas culturas. Por meio de pesquisas que forneçam recomendações de doses não danosas às culturas e aos solos pode-se aprimorar a técnica de aplicação de esgotos na agricultura, tendo-pode-se maior conhecimento acerca de seus usos, doses, benefícios e problemas, tornando a técnica de aplicação de esgotos domésticos na agricultura uma técnica viável à disposição destes resíduos no meio ambiente.
2. REVISÃO DE LITERATURA
2.1. Utilização de águas residuárias
Recursos hídricos têm sido afetados devido a mudanças no clima, decorrentes do aquecimento global, tendo sua quantidade de água disponível reduzida. Também, a abertura de novas áreas agrícolas vem aumentando a demanda por recursos hídricos para fins de irrigação (Toze, 2006).
Em muitas regiões do mundo, fontes de água vêm apresentando diminuição de suas capacidades devido à combinação de diversos usos dos mananciais. Na Austrália, o maior aqüífero de água potável está sendo degradado pela combinação de uso público, irrigação de culturas e o plantio de pinus em extensas áreas (WA State Water and Strategy, 2003). Na Arábia Saudita, o aumento da demanda de uso das águas subterrâneas pelo setor agrícola tem causado grandes impactos nos recursos hídricos naturais, devido à extração excessiva (Bushnak, 2003). Nessas condições, reúso e conservação passaram a ser as palavras-chave em termos de gestão, em regiões com baixa disponibilidade ou insuficiência de recursos hídricos (Hespanhol, 2002).
piscicultura, recarga de aqüíferos, injeção em poços para evitar intrusão salina, irrigação de culturas agrícolas e florestas (CIRRA, 2007; Toze, 2006).
O uso de efluentes tratados na agricultura, nas áreas urbanas, particularmente, para fins não potáveis, no atendimento da demanda industrial e na recarga artificial de aqüíferos, constitui-se em instrumento poderoso para restaurar o equilíbrio entre oferta e demanda de água em diversas regiões brasileiras (Hespanhol, 2002).
O reúso de água é uma fonte de uso potencial na agricultura e uma opção viável, pois geralmente são águas de disponibilidade e confiabilidade constantes, quanto à sua composição, como os efluentes de tratamento de esgotos, descargas industriais, resíduos do processamento industrial, entre outros. Além disso, com o reúso evita-se que águas residuárias sejam lançadas nos corpos receptores, contaminando o meio ambiente (Toze, 2006).
2.2. Benefícios do uso de esgotos na agricultura
A escassez de água cada vez mais pronunciada em todo o mundo, tem proporcionado maior preocupação com o uso de fontes de água potável.
Segundo a Política Nacional de Recursos Hídricos do Brasil, regulamentada pela Lei Federal nº 9.433 de 8 de janeiro de 1997, a água é um bem de domínio público, um recurso natural limitado e dotado de valor econômico e, quando em situações de escassez, seu uso prioritário é o consumo humano e a dessedentação de animais. De acordo com esta lei, objetiva-se “assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos; a utilização racional e integrada dos recursos hídricos...”. Diante deste cenário, a utilização de fontes alternativas de água tem aumentado no sentido de aproveitar águas usadas que seriam lançadas no ambiente e preservar fontes potáveis.
adequadas forem efetivamente tomadas; custos elevados dos sistemas de tratamento, necessários para lançamento de efluentes em corpos receptores; aceitação sociocultural da prática do reúso agrícola e reconhecimento, pelos órgãos gestores de recursos hídricos, do valor intrínseco da prática (Hespanhol, 2002).
Inúmeros benefícios decorrentes do uso de esgotos são descritos na literatura. Melhorias nas condições físicas e químicas do solo têm sido reportadas por diversos autores. Melhorias na fertilidade do solo, diminuição dos teores de Al trocável, e saturação por alumínio, elevação nos teores de N, P, K+, S, Ca2+, Mg2+, da soma de bases (SB), da matéria orgânica (MO), da capacidade de troca catiônica (CTC), da saturação por bases (V) e de micronutrientes (Al-Nakshabandi et al., 1997; Falkiner e Smith, 1997; Fonseca, 2001; Jnad et. al., 2001b; Medeiros et. al., 2005; Souza, 2005). Alterações na condutividade hidráulica (K0), taxa de infiltração estável (TIE), densidade
aparente (Ds) também são efeitos decorrentes da aplicação de esgoto urbano no solo, principalmente em função da grande quantidade de matéria orgânica aportada, (Matos, 2003), a qual age como um condicionador do solo, aumentando sua capacidade de reter água (WHO, 2004).
Outros fatores a serem ressaltados são os papéis do solo, atuando como local de depósito e meio de tratamento de diferentes constituintes químicos da água residuária (Rezende, 2003) e das plantas, que funcionam como um “filtro vivo”, absorvendo e retendo poluentes presentes nos resíduos e efluentes (Feigin et al., 1991). A aplicação de águas residuárias no solo resolve, em parte, um dos problemas, que é o tratamento dos efluentes.
O uso de águas residuárias urbanas como fonte de nutrientes é uma das vantagens associada à sua utilização na agricultura (van der Hoek et al., 2002). Fonseca (2001) e Souza (2005) reportaram que a aplicação de esgoto urbano proporcionou aporte de nutrientes a ponto de reduzir substancialmente o emprego de fertilizantes convencionais e, no caso do N, eliminou a adubação convencional. De acordo com a USEPA (2004), a produtividade de culturas anuais foi significativamente maior com a aplicação de águas reutilizadas.
na produção de berinjela, provavelmente devido ao valor nutricional do efluente. Produtividades maiores também foram apresentadas por Hespanhol (2002), em feijão, batata, algodão, trigo e arroz.
Melhores condições de fertilidade do solo, com a disposição de efluente de esgoto, têm sido observadas por diversos autores, que reportam elevação nos teores de N no solo (Souza, 2005; Santos et al., 2006a), P (Souza, 2005), K+ (Heidarpour et al., 2007; Herpin et al., 2007), Ca2+ (Souza, 2005; Herpin et al., 2007) e Mg2+ (Souza, 2005; Santos et al., 2006a, Heidarpour et al., 2007; Herpin et al., 2007) Entretanto, também tem sido observado aumento no teor de elementos químicos não essenciais como o Na+ (Souza, 2005; Santos et al., 2006a, Heidarpour et al., 2007), entre outros nutrientes.
Hespanhol (2002) afirma que, dependendo da lâmina aplicada, podem ser fornecidas doses de até 60 e 300 kg ha-1 ano-1, de P e N, respectivamente. Todavia, esses valores não podem ser tomados como base, pois há consenso de que as características químicas e físicas do esgoto urbano possuem grande variação, principalmente nas concentrações de elementos químicos, as quais possuem grande amplitude ao longo do ano (Quadro 1).
Quadro 1. Teores médios de elementos químicos no esgoto urbano.
Observa-se grande variação nos valores encontrados por esses autores, mesmo entre as colunas (2) e (3), que tratam de trabalhos realizados numa mesma área, com a mesma fonte de esgoto urbano. Segundo Medeiros (2005), o coeficiente de variação (CV) oscilou entre 31,44 % para o K e 126,80 % para o P. O mesmo comportamento foi apresentado por Souza (2005), cujos CV’s variaram de 27 a 37 % para os macronutrientes. Em relação aos micronutrientes há variações de até 167 % (Medeiros, 2003) e 192 % (Souza, 2005). Estas variações ratificam a afirmação de que as características físicas e
Teor (mg L-1) Variável
(1) (2) (3)
N total 23,40 34,22 48,01
P total 6,64 7,38 12,64
K 3,07 39,05 32,3
Ca 22,0 15,91 13,87
Mg 6,80 4,17 3,22
Na 24,18 40,11 43,18
químicas das águas residuárias provenientes dos esgotos domésticos variam com o clima, a situação social e econômica e os hábitos da população que, por sua vez, variam de acordo com a época do ano (von Sperling, 2005).
Análises mensais dos teores de elementos químicos no esgoto urbano devem ser feitas com vista a um controle mais eficiente das doses de nutrientes aplicadas às culturas. Estas doses influirão na adubação fornecida às culturas, seja ela complementar ou suplementar e, por conseguinte, no gasto com fertilizantes, que segundo a WHO (2004) pode chegar até a 50 % dos custos de produção.
2.3. Custos de implantação e operação de sistemas de reúso
Fatores econômicos são importantes principalmente quando se deve tomar decisões se um projeto de tratamento e reúso é ou não viável, pois mesmo projetos economicamente viáveis podem, todavia, não dar errado sem planejamento financeiro cuidadoso (WHO, 2004).
Análises econômicas podem indicar se um projeto é factível e ainda se possui taxa de retorno interna positiva, ou seja, se a taxa necessária para igualar o valor de investimento do projeto (valor presente) com os seus respectivos retornos futuros ou saldos de caixa. As análises econômicas de projetos de aproveitamento de águas residuárias são feitas para determinar os benefícios que virão de um projeto em relação aos recursos econômicos investidos nele (Squire & Van Der Tal, 1975; Gittinger, 1982).
Análises de custo e benefício têm a vantagem de produzir dados que podem ser comparados para grande número de opções, sendo ferramenta importante para tomada de decisões (WHO, 2004).
considerando a área agrícola onde será disposto o resíduo como parte da área do projeto de tratamento , a área deste pode ser bem maior.
Pouco se sabe sobre a economia com fertilizantes convencionais em razão da aplicação de esgotos no solo. Espera-se que os custos diminuam, como citado por diversos autores já mencionados, visto que há aporte de nutrientes ao solo e, portanto, a recomendação de adubação para as culturas pode ser diminuída, subtraindo-se as quantidades aportadas pela aplicação de esgoto.
Pescod (1992) apresentou um cálculo bem simples sobre como a aplicação de esgoto doméstico pode diminuir substancialmente o emprego de fertilizantes e, por conseguinte, os custos de produção. Concentrações típicas de nitrogênio, fósforo e potássio em águas residuárias tratadas estão na faixa de 50, 10 e 30 mg L-1, respectivamente. Assumindo-se uma taxa de aplicação média da ordem de 5.000 m3 ha-1 ano-1, a contribuição de fertilizantes seria aproximadamente 250 kg ha-1 de N, 50 kg ha-1 de P e 150 kg ha-1 de K. Com isso, todo o nitrogênio e muito do potássio e do fósforo seriam supridos somente pelo uso do efluente, além de outros nutrientes que seriam fornecidos ao solo juntamente com os três supracitados.
2.4. Riscos potenciais do uso de esgotos na agricultura
2.4.1. Contaminação por elementos traços e outros compostos
Mais de 70 diferentes compostos foram detectados em águas superficiais e subterrâneas nos EUA, frequentemente em concentrações na faixa de 0,01 a 1 μg L-1 (Heberer, 2002; Kolpin et al., 2002). Dentre os diversos produtos encontrados estão os compostos farmacêuticos e de cuidado pessoal (CFCPs) ou compostos farmaceuticamente ativos (CFAs), compostos desreguladores endócrinos (CDEs) e produtos secundários da desinfecção (PSDs) (Toze, 2006; Yu et al., 2006) que podem causar toxicidade imediata, similar à de produtos químicos industriais, mesmo em concentrações abaixo de 1 μg L-1 (Bisceglia & Roberts, 2006), bem como desregulação endócrina (Sharpe & Irvine, 2004) e disseminação de resistência a antibióticos por parte dos microrganismos (Hileman, 2005). Por outro lado, Toze (2006) afirma que a maior parte destes produtos precisa ser ingerida em doses bastante elevadas (geralmente se encontram em concentrações da ordem de ng L-1) e por longos períodos de tempo para produzir algum efeito clínico.
Yu et al. (2006) encontraram 16 diferentes CFCPs, dentre 18 compostos alvos, no afluente de uma estação de tratamento de esgotos em Baltimore, EUA, em concentrações variando entre 70 e 3.200 ng L-1. No efluente, porém, as concentrações dos compostos foram significativamente menores que no afluente, para quase todos os CFCPs detectados.
A presença de metais pesados é outro ponto a ser considerado ao utilizar águas residuárias na agricultura. Alguns metais como Cu e Zn são nutrientes essenciais às plantas e a aplicação de efluentes de esgotos em solos de baixa fertilidade pode prover concentrações benéficas destes metais, geralmente requeridos em pequenas doses (Udom et al., 2004). A maioria dos elementos são prontamente adsorvidos ao solo e se acumulam com o tempo (USEPA, 2004). Entretanto, com o uso prolongado de efluentes de esgotos, metais pesados podem acumular-se no solo, tornando-se bioacumuláveis nas plantas (Toze, 2006), causando fitotoxicidade em níveis excessivos (USEPA, 2004), podendo até mesmo entrar na cadeia alimentar devido à ingestão destes alimentos contaminados (Chaney, 1994). O aumento da concentração de metais pesados no solo, especialmente em solos com baixo pH, pode reduzir o crescimento das culturas.
animais e humanos, e sua toxicidade é reduzida quando o pH é elevado. Cádmio, cobre e molibdênio, por outro lado, podem ser prejudiciais a animais em concentrações muitos menores, em comparações referentes às plantas (USEPA, 2004).
Apesar dos efeitos da aplicação de efluentes de esgotos no solo terem sido estudados extensivamente, existem muitas evidências contraditórias em relação à mobilidade de metais pesados em solos, particularmente daqueles presentes nos esgotos (Udom et al., 2003). McBride (1995) afirmou que a maioria dos estudos sobre o transporte de metais pesados no solo mostra que os metais tendem a se acumular na superfície do solo ou bem próximo a ela.
Udom et al. (2003) entretanto, encontraram acréscimos de 72 até 748% nas concentrações de metais pesados na camada de 15 – 35 cm, ou seja, abaixo da superfície do solo. Medeiros (2005) encontrou concentrações decrescentes de Zn e Cu após aplicação de lâminas de 532 mm de efluente de esgoto tratado. Já Souza (2005) não observou variação nos teores de Zn e Cu no solo. Observa-se que dados sobre a distribuição de Cu, Zn, Pb e Cd no solo, como resultado da aplicação em longo prazo de efluentes de esgoto urbano, são incertos, particularmente em relação a solos tropicais (Udom et al. 2003).
2.4.2. Riscos de salinidade
Talvez o mais importante efeito negativo causado pelo uso agrícola de águas residuárias seja o aumento da salinidade do solo, a qual, quando não controlada, pode diminuir a produtividade em longo prazo. A taxa na qual a salinidade do solo aumenta depende da qualidade da água e de outros fatores como condutividade hidráulica do solo, conteúdo de matéria orgânica, drenagem do terreno, intervalo entre aplicações e profundidade do lençol freático (WHO, 2004).
As características físicas de águas residuárias podem ter impacto no meio ambiente em que forem dispostas. As características de maior interesse incluem pH, e sólidos suspensos, mas de longe o mais importante, especialmente para águas a serem usadas em fertirrigação, é a salinidade, em particular as concentrações de sódio. Sódio e outras formas de salinidade estão entre os componentes mais persistentes em águas reutilizadas e, entre os mais difíceis de serem removidos (Toze, 2006).
Ayers & Westcot (1999) relataram que a limitação principal no uso de águas residuárias na agricultura é sua composição química (totais de sais dissolvidos, presença de íons tóxicos e concentração relativa de sódio) e a tolerância das culturas a este tipo de efluente.
As propriedades mecânicas e físicas do solo, como dispersão de partículas, estrutura do solo e permeabilidade, são muito sensíveis aos tipos de íons trocáveis na água aplicada (Pescod, 1992).
Salinidade na forma de sódio pode afetar diretamente as propriedades do solo por meio de fenômenos conhecidos por floculação e dispersão (Halliwell et al., 2001), influenciando grandemente na diminuição da condutividade hidráulica do solo (Toze, 2006).
A salinidade de águas reutilizadas pode afetar tanto o próprio solo quanto o crescimento das culturas. Sais dissolvidos diminuem o potencial osmótico da água no solo e, em conseqüência, a quantidade de energia que as plantas têm de despender para absorver água do solo tem de ser maior. Como resultado, a respiração é aumentada e o crescimento e a produtividade da maioria das plantas declina progressivamente (Pescod, 1992).
escoamento superficial e, conseqüentemente, causar erosão e contaminação de águas superficiais. Os mesmos autores reportaram também a problemática da menor disponibilidade de água para as plantas.
Quadro 2 - Limites recomendados de constituintes de águas residuárias para irrigação.
Constituinte Uso em Longo Prazo (mg L-1)
Uso em Curto Prazo (mg L-1)
Alumínio 5 20
Arsênico 0,1 2
Berílio 0,1 0,5
Boro 0,75 2
Cádmio 0,01 0,05
Cromo 0,1 1
Cobalto 0,05 5
Cobre 0,2 5
Flúor 1 15
Ferro 5 20
Chumbo 5 10
Lítio 2,5 2,5
Manganês 0,2 10
Molibdênio 0,01 0,05
Níquel 0,2 2
Selênio 0,02 0,02
Vanádio 0,1 1
Zinco 2 10
pH 6
Sólidos Dissolvidos 500 – 2.000 mg L-1 Residual de Cloro Livre <1 mg L-1
Fonte: USEPA (2004) adaptado de Rowe e Abdel-Magid, (1995).
Gonçalves et al. (2007) observaram reduções drásticas na condutividade hidráulica de um Oxisolo fertirrigado com efluente de esgoto e com água salina. Gloaguen et al. (2007), fertirrigando um Oxisolo com efluente tratado de esgoto, obtiveram níveis de saturação de sódio acima de 6%, o que causou progressiva sodificação do solo. Heidapour et al. (2007), aplicando esgoto por tubos porosos, enterrados e sobre a superfície do solo, observaram aumento na concentração de sódio nas camadas superiores do solo, quando fertirrigado por subsuperfície e aumento na concentração de sódio nas camadas inferiores, quando a fertirrigação era feita superficialmente.
concentração de Na trocável, na CE, na razão de adsorção de sódio (RAS) e na porcentagem de sódio trocável (PST) que, entretanto, não foram suficientes para causar salinização do solo.
O aumento da concentração de sódio como efeito negativo no solo tem sido reportado por diversos autores, que desenvolveram estudos com aplicação de águas residuárias urbanas no solo (Al-Nakshabandi et al., 1997, Huerta et al., 2002; Souza, 2005, Santos et al., 2006b; Herpin et al., 2007;). Contudo, os resultados encontrados na literatura sobre o efeito do sódio no solo são muito diferentes. As doses de sais utilizadas nos testes pelos diversos autores não podem ser tomadas como padrão, pois o risco de salinização do solo pode variar em função das características da água residuária utilizada (maiores ou menores concentrações salinas), do clima (índices pluviométricos), do solo (estrutura, composição mineralógica, conteúdo de matéria orgânica, concentração de outros nutrientes), da cultura irrigada (maior ou menor capacidade de remoção de sais), do manejo utilizado (drenagem adequada, lavagem do solo com águas menos salinas, práticas conservacionistas) (Pescod, 1992; WHO, 2004; Toze, 2006).
O máximo de sódio absorvido pelas plantas, em habitat halófito, sob condições climáticas áridas, seria 150 kg ha-1 ano-1 (Larcher, 2006), mas tal valor não pode ser adotado como base para a utilização de águas residuárias na irrigação em todos os tipos de solos e para todas as culturas, como já comentado.
2.4.3. Problemas operacionais com aplicação de esgoto
O entupimento de gotejadores é o maior problema associado á operação de sistemas de irrigação por gotejamento, especialmente quando estes aplicam águas residuárias (Ravina et al., 1997). Existem muitos fatores químicos, físicos e biológicos nas águas superficiais, subterrâneas e residuárias relacionados ao entupimento em sistemas de aplicação, especialmente de gotejadores e, em muitos casos, tais fatores encontram-se inter-relacionados, o que dificulta ainda mais o controle deste problema (Feigin et al., 1991).
Algumas características presentes nas águas residuárias podem favorecer o entupimento de gotejadores. A presença de sólidos suspensos, que na maioria das vezes apresentam componentes orgânicos e inorgânicos (Batista, 2007) no esgoto doméstico, apresenta risco físico de entupimento dos gotejadores enquanto os sólidos dissolvidos apresentam riscos químicos de entupimento (Keller & Bliesner, 1990; Matos, 2004). Bucks et al. (1979) propuseram um quadro de classificação de água residuária indicando critérios relativos ao risco de entupimento de gotejadores (quadro 3).
Quadro 3 - Critérios para avaliação do potencial de entupimento de gotejadores por fontes de água que abastecem sistemas de irrigação localizada
Risco de entupimento Fatores
Baixo Moderado Severo Físico
Sólidos suspensos (mg L-1) < 50 50 – 100 > 100
Químico
pH < 7,0 7,0 – 8,0 > 8,0
Sólidos dissolvidos (mg L-1) < 500 500 – 2.000 > 2.000 Manganês (mg L-1) < 0,1 0,1 – 1,5 > 1,5 Ferro total (mg L-1) < 0,1 0,1 – 1,5 > 1,5 Sulfeto de hidrogênio (mg L-1) < 0,2 0,2 – 2,0 > 2,0
Biológico
População bacteriana (nº mL-1) < 1 x 104 1 x 104 – 5 x 104 > 5 x 104 Fonte: BUCKS et al. (1979).
matéria orgânica e pH das águas residuárias, assim como o crescimento de populações microbianas (Ravina et al., 1997; Batista 2007). O mesmo autor afirma que a concentração de oxigênio dissolvido na água residuária também interfere diretamente no crescimento de microrganismos e, portanto, no entupimento dos sistemas de aplicação.
3. MATERIAL E MÉTODOS
3.1. Unidade de tratamento de esgoto e uso na agricultura
O experimento foi realizado na Área Experimental de Tratamento de Resíduos (AETR), localizada na Universidade Federal de Viçosa – UFV, pertencente ao Departamento de Engenharia Agrícola – DEA. A AETR é constituída por uma estação elevatória e uma unidade de tratamento preliminar, abastecida pelo esgoto proveniente do condomínio residencial Bosque Acamari, 0,14 ha plantado com cafeeiro arábica (Coffea arábica L.) em 2002, variedade catuaí, cujo espaçamento é de 2,50 x 0,75 m, quatro faixas de escoamento superficial cultivadas com capim Tifton 85 do gênero Cynodon e uma lagoa de maturação com capacidade de armazenagem de 300m3.
O solo da área experimental, segundo Vieira (2003), é um Cambissolo Háplico Tb distrófico latossólico, com cinco horizontes, denominados: horizonte A de 0 a 0,13 m de profundidade; horizonte AB de 0,13 a 0,26 m de profundidade; horizonte BA de 0,26 a 0,48 m; horizonte B1 de 0,48 a 0,75 m; e o horizonte B2 de 0,75 a 1,00 m.
3.2. Implantação do experimento
Para realização do experimento, usou-se apenas parte da AETR (unidade de tratamento preliminar e 0,14 ha de cafeeiro arábica) e infra-estrutura para aplicação de esgoto doméstico tratado de forma preliminar composta de uma linha de derivação que capta a água residuária bruta da adutora e a conduz a um filtro de areia. Após a filtragem, a água residuária é armazenada em tanque com capacidade de 2.500 L, no qual há um conjunto motobomba acoplado, que possibilita a sua aplicação utilizando-se um sistema de irrigação por gotejamento, depois de passar por um filtro de disco de 1”, com malha de 120 mesh e capacidade de filtragem de até 5,0 m3 h-1.
Figura 1. Infra-estrutura utilizada na aplicação de esgoto doméstico. Contendo filtro de areia (esquerda), caixa de armazenamento de esgoto filtrado (centro) e caixa de água (direita).
No presente experimento foi feita aplicação de esgoto urbano, por um período de quatro meses. As lâminas totais aplicadas em cada tratamento foram baseadas nas concentrações de Na+ no esgoto doméstico utilizado nos experimentos de Medeiros (2005) e Souza (2005).
Uma caracterização dos teores de nutrientes no solo foi feita no início do experimento, por meio de amostragem nas faixas de 0 – 20 , 20 – 40 e 40 – 60 cm. Foi feito caminhamento em toda a área utilizada no experimento, formando uma amostra composta para cada faixa amostrada. Durante a condução do experimento, foram retiradas amostras mensais de solo, nas três profundidades, com o objetivo de acompanhar a variação na concentração dos elementos químicos no solo das parcelas experimentais.
No Laboratório de Fertilidade do Solo do DPS/UFV, foram determinadas as características químicas iniciais (Quadro 4) do solo: CE, RAS, PST, pH, P, K+, Na+, Ca2+, Mg2+, Al3+, H + Al, matéria orgânica (MO) e P – remanescente segundo metodologia proposta pela EMBRAPA (1997). Os teores de micronutrientes (início e final) e metais pesados (final) foram quantificados.
Quadro 4. Características químicas iniciais do solo da área experimental.
Profundidades (cm) Atributo
0 - 20 20 - 40 40 - 60 pH 4,90 4,51 4,66 PST % 1,10 1,11 0,95
CE dS cm-2 134,2 86,2 65,3 RAS 0,12 0,14 0,16
P 13,6 2,30 0,50
K 106 57 49
Na
mg dm-3
0,08 0,09 0,12
Ca2+ 1,00 0,32 0,51 Mg 2+ 0,39 0,13 0,15
Al3+ 0,58 1,25 1,20 H + Al 4,8 4,5 4,4
SB 1,66 0,60 0,52
t 2,24 1,85 1,69
T
cmolc dm-3
6,46 5,10 4,82
V 25,7 11,8 7,25
m 25,9 67,6 48,9
ISNa
%
3,93 3,62 3,06
MO 3,66 2,44 1,67
N total dag kg 0,08 0,05 0,03 P-rem mg L-1 22,4 18,3 13,2
Zn 0,98 0,68 0,85
Fe 43,2 52,6 35,3
Mn 10,00 5,80 4,90
Cu 0,93 1,20 0,98
B
mg dm-3
0,35 0,31 0,29
O cálculo do Índice de saturação por sódio (ISNa) foi obtido pela divisão da concentração de sódio pela CTC do solo.
A amostra inicial do esgoto doméstico foi formada por alíquotas diárias de 100 mL, acumuladas durante um mês e armazenadas sob refrigeração. A amostra composta foi analisada para determinação das concentrações de P, K+, Na+, Ca2+, Mg2+, N - total, As, S, Cr, Zn, Pb, Cd, Ni, Fe, Mn, Cu.
As análises da água residuária foram realizadas no Laboratório de Matéria Orgânica do Departamento de Solos (DPS) da UFV, em conformidade com as recomendações do Standard Methods (APHA, 1995). As concentrações de micronutrientes e metais pesados foram quantificadas por meio de espectrofotometria atômica no Laboratório de Espectrofotometria Atômica do DPS/UFV.
A análise dos sólidos na água residuária foi conduzida no Laboratório de Qualidade da Água, do Departamento de Engenharia Agrícola da UFV. Os sólidos suspensos totais foram determinados pelo método gravimétrico, com a utilização de membranas de fibra de vidro (0,45 μm de diâmetro de poro), no mesmo laboratório.
3.3. Delineamento experimental
O experimento foi conduzido no esquema de parcelas subsubdivididas, tendo nas parcelas os tratamentos (lâminas de aplicação), nas subparcelas as três profundidades analisadas, e nas subsubparcelas as épocas de avaliação, no delineamento em blocos casualizados, com quatro repetições.
B1
T3 T2 T1 T5 T4
B3
T5 T4 T3 T2 T1
caixa de esgoto
B2
T5 T1 T4 T3 T2
caixa de
Cada parcela experimental foi constituída por oito plantas, ocupando uma área de 15 m2. Foram utilizadas, nas avaliações, apenas as quatro plantas centrais. As duas plantas mais externas da parcela foram utilizadas como bordadura.
3.4. Tratamentos aplicados e condução do experimento
Dentre os tratamentos, a testemunha (T1) recebeu irrigação com água limpa e adubação completa (NPK, calagem e micronutrientes). Os demais tratamentos foram fertirrigados com esgoto doméstico, proporcionando doses variadas de Na+, de acordo com a lâmina aplicada em cada tratamento.
As doses dos nutrientes NPK na adubação complementar foram diferentes, variando de acordo com a quantidade aportada pela fertirrigação com esgoto doméstico, ou seja, a dose recomendada para adubação da cultura do cafeeiro menos a dose fornecida pela aplicação do efluente. Em geral, a adubação do cafeeiro é feita parceladamente, em três ou quatro aplicações anuais. Como o experimento foi conduzido em quatro meses, a terça parte da recomendação anual de adubação foi fornecida. Ao final do terceiro mês do experimento, foram aplicados no solo do tratamento T1, 110 kg ha-1 de sulfato de amônio (N), 100 kg ha-1 de cloreto de potássio (K) e 17 kg ha-1 de superfosfato simples (P), e no solo do tratamento T2 foram aplicados 87,5 kg ha-1 de sulfato de amônio (N), 75 kg ha-1 de cloreto de potássio (K) e 13 kg ha-1 de superfosfato simples (P).
No início do experimento, foram estimadas lâminas de aplicação baseadas na concentração de 40 mg L-1 de Na+ no esgoto doméstico (quadro 5). Esse valor foi a média obtida nos experimentos de Medeiros (2005) e Souza (2005). As lâminas estimadas serviram como referência para se estimar a dose de Na+ aportada ao solo ao final do experimento. As lâminas realmente aplicadas foram próximas, em alguns tratamentos, àquelas estimadas.
saída do gotejador. As amostras foram acumuladas durante cada mês e armazenadas sob refrigeração. Mensalmente, as amostras foram analisadas para determinação das concentrações de P, K+, Na+, Ca2+, Mg2+, N - total, As, S, Cr, Zn, Pb, Cd, Ni, Fe, Mn, Cu.
As lâminas de irrigação realmente aplicadas foram 180, 350, 480 e 638 mm, para os tratamentos T2, T3, T4 e T5, respectivamente. A partir dessas lâminas foi calculado o aporte de nutrientes ao solo, bem como os teores de Na+. A lâmina aplicada ao tratamento T1 foi a mesma aplicada ao tratamento T5, sendo que este recebeu somente aplicação de esgoto doméstico.
Quadro 5 - Doses dos nutrientes (kg ha-1ano-1) fornecidas no esgoto doméstico, de acordo com as lâminas anteriormente estimadas.
Lâmina (mm) Nutriente
187,5 375 562 750
Na 75 150 225 300
K* 73,2 146,4 219,5 292,9
N* 64,2 128,3 192,3 256,7
P* 13,8 27,7 41,5 55,4
Ca* 29,8 60,0 89,4 119,3
Mg* 7,8 15,6 23,4 31,3
*Concentrações médias [K] = 39,13 mg L-1, [N] = 34,22 mg L-1, [P] = 7,38 mg L-1, [Ca] = 15,91 mg L-1 e [Mg] = 4,17 mg L-1.
A fertirrigação com esgoto em cada tratamento foi feita até que fosse atingida a quantidade de sódio pré-estabelecida para aquele tratamento. A partir daí, passou-se a efetuar irrigação com água limpa.
Optou-se por fazer irrigações e fertirrigações diárias, devido ao curto período de tempo de condução do experimento. Seria ideal utilizar a demanda evapotranspirométrica da cultura, o que proporcionaria irrigações mais exatas, isto é, utilizando racionalmente a água, com um manejo adequado. Entretanto, caso fosse adotada a evapotranspiração da cultura do cafeeiro, as doses propostas neste experimento, especialmente referente às maiores lâminas aplicadas, não seriam atingidas em apenas quatro meses.
ano, contudo, devido à limitação de tempo para implementação e condução do experimento, as aplicações foram concentradas em quatro meses.
Após a suspensão da aplicação de esgoto, foi feita a complementação da adubação naquele tratamento, descontando-se a quantidade fornecida pelo esgoto.
O cálculo da dose de nutrientes (kg ha-1ano-1 para macronutrientes e mg ha-1ano-1 para micronutrientes) fornecida pelo esgoto urbano foi feita multiplicando-se a concentração do nutriente no esgoto (mg L-1) pela lâmina de esgoto aplicada (mm) durante o mês.
Para a obtenção de valores bem precisos no fornecimento de nutrientes, é importante o conhecimento da uniformidade de aplicação do sistema de irrigação localizada, bem como da vazão média dos emissores. As uniformidades de aplicação e de distribuição do sistema foram medidas mensalmente e interpretadas por meio dos coeficientes CUC e CUD, apresentados nas Equações 1 e 2. Todos os gotejadores das linhas laterais tiveram sua vazão medida, por serem somente 40 gotejadores por fileira de plantas (bloco). A uniformidade pôde ser calculada para cada tratamento dentro de cada bloco. As médias dos tratamentos e dos blocos foram, então, calculadas e comparadas com a classificação proposta por Keller e Bliesner (1999) e também com as uniformidades obtidas em amostragens seguintes.
⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎣ ⎡ − − =
∑
n z z zCUC 100 1 i (1)
em que:
CUC - coeficiente de uniformidade de Christiansen, %; zi – precipitação obtida no coletor de ordem i, mL;
- precipitação média dos coletores, mL; e n - número de amostras coletadas, adimensional.
100 ) 25 ( z z
CUD= (2)
em que:
- média dos primeiros 25 % menores valores de precipitações coletadas na avaliação, mL; e
- precipitação média de todas as observações, mL.
Após a avaliação da uniformidade, os gotejadores cujas vazões se encontravam muito abaixo da média eram tratados com solução de ácido perclórico (HClO4) através de imersão em solução para remoção do material
que causava entupimento e, quando muito acima da média do sistema, os gotejadores eram substituídos. Ao serem trocados por gotejadores limpos a uniformidade do sistema aumentava mas em seguida voltava a diminuir com o funcionamento do sistema.
A adubação para fornecimento de micronutrientes foi feita com pulverização de Calda Viçosa, utilizando-se o produto comercial Viça Café em toda a área experimental. Visto que os micronutrientes não foram avaliados em nenhum dos tratamentos, todas as parcelas receberam aplicações iguais. Foram feitas duas aplicações com intervalos de 2 meses antes do início do experimento. Essa prática visou o fornecimento de micronutrientes e a proteção das plantas contra ataques de doenças fúngicas, visto que a Calda Viçosa possui efeito fungicida.
Os teores de micronutrientes no solo foram avaliados no início e no final do experimento e os seus valores foram comparados àqueles encontrados em tabelas que propõem concentrações máximas ou que venham a causar toxicidade ao solo e às culturas.
3.5. Análise estatística
Na análise estatística, foram utilizados os softwares SAEG 5.0 (FUNARBE, 1993) em que foram feitas as análises de superfície de resposta e regressão e os testes de médias e Excel 2007 (Microsoft, 2007) por meio do qual foram conduzidas as análises descritivas dos dados.
superfície de resposta para as variáveis Na+ e ISNa, a partir da qual foram geradas equações de regressão em função da lâmina aplicada (tratamento) e do tempo de coleta de dados. Após as análises de variância, as médias das profundidades foram comparadas dentro de cada tempo de coleta de dados, utilizando-se o teste de Tukey, a 5% de probabilidade. Na análise de regressão e superfície de resposta, os modelos foram escolhidos com base na significância dos coeficientes de regressão (β) e no valor do coeficiente de determinação (R2), além, também, da sua aplicabilidade e coerência em explicar os dados obtidos.
No quadro 6 está apresentado o esquema utilizado na análise de variância (ANOVA) dos teores de nutrientes no solo.
Quadro 6. Esquema utilizado na análise de variância dos dados das características químicas de solo.
Fonte de variação Grau de Liberdade
Tratamentos (TR) 4
Blocos (B) 3
Resíduo (a) 12
Profundidade (Prof) 2
Trat x Prof 8
Resíduo (b) 30
Tempo (TP) 4
Trat x Temp 16
Prof x Temp 8
Trat x Prof x Temp 32
Resíduo (c) 180
CV (%) Parcela CV (%) subparcela CV (%) subsubparcela
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1. Uniformidade do sistema de aplicação de esgoto doméstico
A uniformidade de aplicação não faz parte dos objetivos deste trabalho, mas seu conhecimento é fundamental para a estimativa de nutrientes aportados pelo esgoto doméstico. Conhecendo-se as uniformidades de aplicação e distribuição do sistema, bem como sua vazão média, pode-se calcular o fornecimento de nutrientes ao solo mais exatamente. Os valores dos Coeficientes de Uniformidade de Christiansen (CUC) e de Uniformidade de Distribuição de Água (CUD) obtidos para o sistema de aplicação de esgoto e de água limpa (quadro 7) foram menores do que aqueles considerados ótimos para irrigação localizada que, de acordo com USEPA (2004), é de 80 a 90 %.
A uniformidade do sistema variou bastante durante a realização do experimento. O sistema já se encontrava instalado há 4 anos e, em geral, não apresentava boa uniformidade. Contudo, após a remoção dos gotejadores obstruídos e o seu tratamento com ácido, a uniformidade do sistema melhorou, chegando a níveis próximos do satisfatório.
Quadro 7 - Valores de CUC e CUD dos sistemas de aplicação de esgoto e água limpa.
Tempo de operação (h) CUC esgoto CUC água CUD esgoto 45 (maio) 71,0 % 98,4 % 70,6 % 45 (junho) 68,9 % 94,7 % 71,2 % 150 (julho) 85,2 % 96,6 % 75,4 %
CUC = Coeficiente de Uniformidade de Christiansen (%) e CUD = Coeficiente de Uniformidade de Distribuição
Altas concentrações de sólidos favorecem o desenvolvimento de biofilmes, que formam uma mucilagem nos emissores, obstruindo-os, afetando a uniformidade de aplicação do sistema (Ravina et al., 1997). Batista et al. (2006) reportaram reduções de 4 a 32% na uniformidade de aplicação do sistema, aplicando esgoto doméstico tratado, após 560 h de funcionamento. Os mesmos autores afirmaram que a formação de biofilme proporcionou entupimento parcial e total dos emissores. Medeiros (2005) observou coeficientes de distribuição excelentes no início do experimento (primeira avaliação) e ao final, observou CUDs bons, na média 88 %.
O entupimento dos gotejadores afeta diretamente a uniformidade de aplicação do sistema, reduzindo a vazão fornecida e, por conseguinte, a aplicação de nutrientes.
Um dos maiores problemas observados durante o experimento foi o desenvolvimento de larvas de mosquitos no reservatório principal. Com o funcionamento do sistema, as larvas obstruíam o filtro de disco e causavam diminuição drástica da pressão do sistema. Tal problema foi solucionado com a renovação do esgoto quase que diariamente, o que evitava a eclosão de ovos de mosquitos. Outra solução foi a limpeza periódica da caixa de esgoto.
Outras práticas de manejo como abertura do final de linhas, eram feitas periodicamente, mas, em geral, a uniformidade do sistema não se apresentava satisfatória.
Já a aplicação de água limpa não apresentou problemas de entupimento, tampouco grandes variações dos coeficientes de uniformidade CUC e CUD (quadro 7)
4.2. Caracterização do esgoto doméstico
O esgoto apresentou concentrações de P bastante variáveis, sendo menores no início do experimento, mantendo-se mais próximo do limite inferior típico que, segundo Von Sperling (1996), é de 4 mg L-1. No último mês houve variação bastante grande, em que a concentração de P alcançou 21,1 mg L-1, acima da faixa típica para esgotos domésticos (quadro 8). O fósforo apresenta-se em algumas formas no esgoto doméstico (orgânica, inorgânica complexa, e ortofosfato solúvel) e pode se apresentar disponível ou em formas não-lábeis. Seu aumento de concentração pode estar relacionado à variação dessas formas de P no esgoto.
Quadro 8 -Concentração média mensal de nutrientes no esgoto doméstico.
Concentração de elementos no esgoto (mg L-1) Mês
P K+ Na+ N As Fe3+ S Cr-2 Ni Zn Pb Cd Mg2+ Ca2+ Mn Cu
Abril 6,39 5,40 29,13 - 0,39 1,45 77,12 0,03 0,00 0,01 0,08 0,00 4,28 16,53 - -
Maio 7,64 8,00 41,00 6,16 0,04 0,78 22,64 0,00 0,00 0,01 0,00 0,01 15,23 52,80 0,03 0,00
Junho 10,14 3,88 43,00 30,80 - 0,60 - 0,03 0,00 0,00 0,13 0,03 5,35 19,15 0,06 0,00
Julho 21,07 4,32 34,00 6,16 - 0,00 - 0,01 0,00 0,00 0,06 0,00 6,09 21,15 0,02 0,00
Médias 11,31 5,40 36,78 14,37 0,21 0,71 49,88 0,02 0,00 0,00 0,06 0,01 7,74 27,41 0,04 0,00
Em relação ao K+, a concentração manteve-se sempre bem abaixo da média reportada por Souza (2005) e Medeiros (2005), os quais obtiveram concentração média de 39,1 mg L-1 e 32,3 mg L-1, respectivamente. Pescod (1992) e WHO (2004) afirmaram que concentrações típicas de K+ em esgotos domésticos encontram-se na faixa de 30 mg L-1.
As concentrações de Na+ variaram de 29 a 43 mg L-1, mostrando-se coerentes com os resultados obtidos por Medeiros (2005) e Souza (2005), que reportaram a média de 40 mg L-1. Em geral, no final e princípio do ano, há grande consumo de alimentos conservados com excesso de sais como conseqüência de festas e celebrações religiosas, e o observado é que as concentrações de Na+ neste período sejam bem maiores. Esse comportamento sazonal foi observado por Medeiros (2005) e Souza (2005).
Em relação aos elementos traços ou metais pesados, foram observadas concentrações de As no primeiro mês superior ao limite sugerido pela WHO (2004). Outros elementos com Cd, Cu, Cr2+, Mn, Ni, Pb e Zn mostraram-se abaixo dos valores recomendados pela WHO (2004) para caracterizarem perigo de contaminação e toxicidade ao solo.
A concentração de Fe3+ no primeiro mês apresentou grau de restrição severo quanto ao risco de entupimento de sistemas de irrigação localizada e, no mês seguinte, apresentou restrição leve a moderada e, posteriormente não apresentou restrição (quadro 8) e, manteve-se sempre abaixo do limite de concentração recomendado pela USEPA (2004) (quadro 2). Em média, elevadas concentrações de Fe3+ são problemáticas em sistemas de irrigação localizada, pois a precipitação deste elemento causa a obstrução de poros e saídas dos emissores, bem como favorecem o crescimento de bactérias que causam entupimento de emissores devido ao desenvolvimento de biofilme (Batista, 2007). As médias obtidas por Souza (2005) e Medeiros (2005) foram de 4,18 e 5,18 mg L-1, respectivamente. Estas concentrações apresentam severo grau de restrição de uso desta água residuária para irrigação. O efeito de entupimento provocado por Fe e Mn está relacionado à forma, oxidada ou reduzida, que o íon se encontra. Em águas limpas, a concentração de O2
dissolvido é maior e portanto, o processo de oxidação também é mais pronunciado. Por outro lado, o O2 dissolvido em esgotos domésticos é menor.
A concentração de Mn apresentou valores baixos, não apresentando restrição de uso na irrigação. Os valores obtidos por Medeiros (2005) e Souza (2005) estão próximos aos encontrados neste experimento.
A concentração média de sólidos totais foi de 603,5 mg L-1 (quadro 9) no esgoto doméstico, estando abaixo da faixa sugerida por Von Sperling (1996), entre 700 e 1.350 mg L-1. Comparativamente ao reportado por Souza (2005), as concentrações foram superiores. Esse autor obteve concentração média de sólidos totais de 528 mg L-1.
Quadro 9. Concentração de sólidos no esgoto doméstico (mg L-1).
Mês ST SF SV SST SDT SSF SSV --- mg L-1 ---Abril 669,5 227,5 442 143 526,5 1,0 142
Maio 645 437 208 104 541 - -
Junho 496 250 246 126 370 - -
Média 603,50 304,83 298,67 124,33 479,17 1,00 142,00
ST – Sólidos totais; SF – Sólidos fixos; SV – Sólidos voláteis; SST – Sólidos suspensos totais; SDT – Sólidos dissolvidos totais; SSF – Sólidos suspensos fixos; SSV – Sólidos suspensos voláteis.
Em relação aos sólidos suspensos, o esgoto apresentou concentração média de 479,17 mg L-1, que se encontra abaixo da faixa sugerida por Von Sperling (1996), a qual varia de 500 a 900 mg L-1.
A presença de sólidos nas águas residuárias pode limitar sua utilização na agricultura, pois altas concentrações podem causar diversos problemas tanto nos solos como nos sistemas de aplicação. De acordo com os valores propostos por Bucks et. al. (1979) (quadro 3), o esgoto doméstico apresenta risco severo de entupimento devido à presença de sólidos totais na água. Os sólidos totais representam riscos físicos de entupimento, enquanto os sólidos dissolvidos apresentam riscos químicos. Em relação a estes, o esgoto apresentou risco moderado a baixo de entupimento. Batista et al. (2006) afirmaram que o esgoto tratado de lagoa de maturação possui elevado potencial de entupimento de sistemas de aplicação por gotejamento, principalmente devido à formação de biofilme.
número de microporos do solo, aumentando a retenção de água e, com isso, reduzindo a condutividade hidráulica.
4.3. Aporte de nutrientes ao solo
De acordo com a recomendação encontrada em Uso de Fertilizantes e Corretivos de Solo do Estado de Minas Gerais – 5ª aproximação (1999), no início do experimento o solo se encontrava com teores de K+ considerados muito baixos e, ao final, mesmo com a aplicação de lâmina de 638 mm de esgoto doméstico (T5), o teor de potássio se manteve praticamente o mesmo. Apesar de não ter sido o suficiente para satisfação das necessidades nutricionais da cultura, a quantidade fornecida de potássio foi de 33,3 kg ha-1 (quadro 10). Segundo a 5ª aproximação (1999), a dose de potássio recomendada para uma produtividade esperada em torno de 30 sacas ha-1 é de 300 kg ha-1 de K20 (quadro 12). Portanto, a dose a ser aplicada para
complementação da adubação potássica do cafeeiro com este nutriente foi reduzida para 259,9 kg ha-1 de K2O, o que representa uma diminuição de 13%
na adubação potássica.
Quadro 10 - Teores de nutrientes aportados ao solo pela aplicação de esgoto doméstico considerando-se a lâmina total (640 mm).
Pescod (1992) afirmou que o esgoto, por si só, seria capaz de fornecer as necessidades nutricionais da maioria das culturas, inclusive do K. Contudo, os resultados obtidos aqui corroboram o encontrado por Souza (2005) e Medeiros (2005), que também não obtiveram aportes de K suficientes a ponto de satisfazer o estado nutricional do cafeeiro. Matos et al. (2003) afirmaram que a concentração relativa de K no esgoto doméstico é baixa, principalmente em relação a Ca2+ e Mg2+. Portanto, para um fornecimento correto de nutrientes
Dose de Nutrientes (kg ha-1) Mês
P K+ Na+ N S Mg2+ Ca2+
---kg ha-1
---Abril 6,82 5,77 31,10 - 82,34 4,57 17,64
Maio 11,42 11,96 61,30 9,21 33,84 22,77 78,93 Junho 14,43 5,52 61,22 43,85 - 7,62 27,26
ao solo em áreas fertirrigadas com esgoto doméstico é importante a complementação da adubação, principalmente com K.
A recomendação de N é feita com base no teor foliar deste nutriente ou no teor de matéria orgânica do solo, e quando não se possui essas informações, recomenda-se utilizar uma dose de 350 kg ha-1, para produtividade esperada de 30 – 40 sacas. Uma vez que a quantidade aportada pelo esgoto doméstico foi 67 kg ha-1 (quadro 10), a dose a ser aplicada caiu para 282 kg ha-1, representando uma redução de 19 % na adubação nitrogenada.
Tratando-se de outros nutrientes, o esgoto doméstico muitas vezes é eficiente no fornecimento de doses elevadas e algumas vezes, capaz de suprir toda a necessidade nutricional das culturas (Fonseca, 2001; Souza, 2005), como na recomendação de calagem (quadro 11) e de P e K (quadro 12).
Quadro 11 - Teores de alguns nutrientes e recomendação de calagem pela neutralização de Al3+.
Al3+ Ca2+ Mg2+ t T Va NC neut Al redução --- cmolc dm-3 --- -- % -- ---t ha-1 --- --- %
---Início 0,87 0,41 0,15 1,52 3,55 18,30 4,50 0 Final T1 0,78 0,83 0,23 1,99 5,42 21,37 3,83 15 Final T2 0,58 0,85 0,23 1,82 4,73 26,16 3,46 23 Final T3 0,54 0,87 0,26 1,81 4,98 24,99 3,33 26 Final T4 0,64 0,83 0,20 1,80 4,80 24,42 3,61 20 Final T5 0,74 0,80 0,21 1,89 4,44 26,00 3,81 15 Al3+, Ca2+, Mg2+,t e T concentrações em cmolc dm-3. Va = Índice de saturação por bases atual,
em %. NC em t ha-1.
A aplicação de esgoto doméstico proporcionou reduções de até 26 % (quadro 11) na recomendação de calagem. Em média, uma redução de 15 % na recomendação de calagem pode significar uma considerável economia no uso de calcário, já que, geralmente, a aplicação mínima destes corretivos fica em torno de 2,5 t ha-1. Quando da utilização de calcários dolomíticos ou magnesianos, que possuem custo mais elevado, a economia pode ser ainda maior, pois dependendo da quantidade de Mg2+ fornecida pelo esgoto doméstico, a correção do solo pode ser feita somente com calcários calcíticos, mais baratos.
elevando o teor do nutriente a 10,2 mg dm-3, na última amostragem. Aumentos satisfatórios também foram observados nos tratamentos T2 e T3 (lâminas de 180 mm e 350 mm, respectivamente).
Quadro 12 - Teor de P e de K no solo na amostragem inicial e final e recomendação de doses destes para cada tratamento.
Amostragem Final Recomendação
P Classe K Classe Prem P2O5 K20
mg dm-3 mg dm-3 mg dm-3 --- Kg ha-1
---T1 8,27 Baixo 53,50 Baixo 24,50 50 300
T2 9,36 Médio 43,90 Baixo 25,39 40 300
T3 8,82 Médio 32,35 Baixo 25,79 40 300
T4 3,95 Muito Baixo 29,50 Baixo 25,81 50 300
T5 10,24 Médio 27,95 Baixo 25,94 40 300
Amostragem Inicial Recomendação
P Classe K Classe Prem P K
1,60 Muito Baixo 27,00 Baixo 25,70 50 300
Em relação ao P, é importante reiterar que em solos tropicais e muito intemperizados, a adsorção deste nutriente é alta, principalmente devido à presença de óxidos de ferro e alumínio e cargas positivas que vão reter o P e liberá-lo de forma bastante lenta às plantas. Isso pode ser observado, muitas vezes, por avaliação dos dados de P remanescente (Prem), que se mostra em geral baixo, como observado nas análises deste experimento. O fornecimento de P foi suficiente, contudo, a fixação deste elemento no solo pode ter diminuído sua disponibilidade para as culturas.
A utilização deste tipo de resíduo não é capaz de suprir toda a necessidade nutricional das culturas agrícolas, mas possui papel importante na redução de adubação e calagem.
4.4. Riscos de contaminação do solo por elementos químicos e metais pesados
4,18 e 5,18 mg L-1, respectivamente. Contudo, o tempo de amostragem destes experimentos foi maior que um ano, o que proporcionou maior número de amostragens para o cálculo da média. A fonte de esgoto utilizada na fertirrigação do cafeeiro não apresenta problemas com elevados teores de ferro, no que concerne à poluição e possível toxicidade às plantas.
Os teores de zinco, crômio, níquel e manganês também se mostraram abaixo dos limites estabelecidos pela USEPA para irrigação com águas residuárias com uso em curto prazo. Esses resultados se aproximam dos valores obtidos por Medeiros (2005) para zinco e manganês, que são 0,08 e 0,12 mg L-1, respectivamente. Souza (2005) encontrou valores iguais a 0,08 e 0,09 mg L-1, abaixo também dos valores sugeridos pela USEPA (2004).
Outros elementos também não representaram problemas, estando suas concentrações bem abaixo dos valores limites, como o chumbo e cobre. O teor de cádmio ficou abaixo do limite sugerido para o uso no curto prazo, porém, considerando-se o uso no longo prazo, essa concentração pode ser danosa ao meio ambiente, causando toxicidade a algumas culturas.
As concentrações máximas recomendadas pela USEPA (2004) para uso contínuo em longo prazo são definidas conservativamente, para solos arenosos que possuem menor capacidade de retenção ou remoção do nutriente. Caso tais valores forem ultrapassados, não quer dizer que ocorrerá fitotoxicidade ou contaminação, uma vez que a maioria dos elementos são prontamente adsorvidos pelas partículas do solo. Entretanto, aplicações repetidas podem induzir a contaminação, pois a adsorção destes elementos no solo também acarreta acúmulo destes no ambiente (USEPA, 2004).
4.5. Risco de salinização
As quantidades de Na+ fornecidas ao solo variaram de 68 kg ha-1, no tratamento T2, a até 235 kg ha-1, no T5 (quadro 13). A variação na concentração de Na+ no esgoto doméstico não foi muito alta, estando entre 29 e 43 mg L-1. Essa oscilação também foi constatada por Souza (2005) e Medeiros (2005), que utilizaram a mesma fonte de esgoto em seus experimentos, embora tenham sido observadas concentrações tão altas como 72 mg L-1 e baixas como 20 mg L-1.
Quadro 13 – Aporte de sódio ao solo para cada tratamento.
Tratamento T1 T2 T3 T4 T5
--- Kg ha-1
---Lâmina (mm) - 187 380 530 640
Na+ - 68 139 194 235
Quadro 14 - Teores médios de sódio trocável (mg dm-3) e índice de saturação por Sódio (ISNa) no solo, nos diferentes tratamentos aplicados e em função do tempo e da profundidade do solo.
Sódio
Tempo = 0 dias Tempo = 30 dias Tempo = 60 dias Tempo = 120 dias Tratamento
prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 --- mg dm-3 ---T1 5,7 A 3,7 A 2,7 A 0,2 A 0,4 A 1,2 A 0,5 A 0,5 A 0,9 A 3,9 A 2,6 A 5,4 A T2 5,7 A 3,7 A 2,7 A 8,5 A 9,6 A 25,1 A 17,7 A 18,9 A 15,9 A 18,5 A 11,80 A 10,8 A T3 5,7 A 3,7 A 2,7 A 10,8 A 12,3 A 10,3 A 29,7 A 32,4 A 28,9 A 21,7 A 18,0 A 20,3 A T4 5,7 A 3,7 A 2,7 A 13,1 A 19,6 A 25,1 A 20,7 A 25,2 A 17,4 A 29,6 A 30,4 A 26,9 A T5 5,7 A 3,7 A 2,7 A 23,6 A 16,1 A 10,3 A 21,7 A 15,9 A 10,9 A 28,7 A 22,2 A 14,4 A Médias na mesma linha num mesmo tempo seguidas por uma mesma letra não diferem estatisticamente entre si a 5%, pelo teste de Tukey.
Índice de Saturação de Sódio (ISNa)
Tempo = 0 dias Tempo = 30 dias Tempo = 60 dias Tempo = 120 dias Tratamento
prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 prof 1 prof 2 prof 3 --- --- % ---T1 1,6 A 1,0 A 0,8 A 0,1 A 0,1 A 0,4 A 0,1 A 0,1 A 0,3 A 0,8 A 0,6 A 1,6 A T2 1,6 A 1,0 A 0,8 A 2,0 A 2,7 A 5,6 A 4,4 A 4,4 A 4,1 A 3,6 A 3,3 A 2,9 A T3 1,6 A 1,0 A 0,8 A 4,0 A 5,1 A 3,9 A 7,5 A 8,3 A 8,5 A 5,3 A 5,1 A 5,9 A T4 1,6 A 1,0 A 0,8 A 2,9 B 6,0 AB 8,0 A 4,7 A 6,8 A 5,1 A 6,7 A 8,0 A 9,4 A T5 1,6 A 1,0 A 0,8 A 3,6 A 3,5 A 2,8 A 5,1 A 3,9 A 2,9 A 6,4 A 5,6 A 4,1 A
